溫度對蜆殼行為及重金屬累積之影響 - CBR CAUC DAM

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5.8 溫度對蜆殼行為及重金屬累積之影響

雙殼貝類的開殼活動和生理過程息息相關，例如呼吸及外在環境的刺激皆會對其造成影響，儘管日夜週期的改變為貝類律動之主要因素，但研究室內之實驗條件亦可能影響並阻礙蜆殼自然的律動行為，因此現地量測為較佳之選擇 (Garcia-March 等，2008)。有鑑於此，本論文於實驗設計時採循環水養殖系統並控制光照週期模擬室外養殖場之自然條件，同時固定溫度與水質條件以減少實驗室與野外之差異性。

許多研究指出溫度及pH 值的變化會影響淡水蜆生理及化學上的反應，

如改變存活率、濾食能力、金屬累積程度、律動情形及體內酵素活性等(Inza 等，1998；Matthews 與 McMahon，1999；Fraysse 等，2000；Tran 等，2002；

Vidal 等，2002；Han 等，2008)。Baines 與 Fisher (2008)針對貽貝(Mytilus edulis) 進行研究，以生物動力模式探討局部或季節性的水溫變化是否會影響雙殼貝類對重金屬的累積情形；經研究結果顯示，溫度的變化將導致貝類對水藻的吸收能力改變，進而影響其成長與對重金屬累積之程度。Mubiana 與 Blust (2007)更進一步指出不同重金屬會對水域生物造成不同的累積特性，如貽貝對鎘、鈷、鉛等重金屬之生物累積能力會隨著溫度升高會增加；而對銅則有相反的趨勢，當溫度升高時生物累積能力反而有大幅降低的情形。

由此可知，水溫改變對雙殼貝類的影響是不容忽視的問題。Tran 等(2002) 也指出水溫與藻類濃度會直接影響淡水蜆過濾水體的速率，當溫度高時過濾水體的流速增加，而相同溫度下藻類濃度越低流速亦越快。然而淡水蜆中的重金屬來源主要為濾食藻類時所攝取進入並累積於體內，當濾食速率增加則

累積能力也會隨之增加，故水溫與藻類濃度將間接影響到其累積水體重金屬之程度，同時高溫與低藻類濃度時淡水蜆也有較快累積重金屬之趨勢(Tran 等，2001、2002)。Inza 等(1998)與 Fraysse 等(2000)亦探討不同水溫(12–24 ℃) 及 pH 值(6–8.2)下淡水蜆對重金屬鎘與汞之生物累積，證實水溫及 pH 值改變下將影響淡水蜆之吸收與排除能力。

近年來已有許多專家學者研究重金屬對淡水蜆造成之生化反應(生物累積、蜆殼律動及金屬硫蛋白濃度)，其實驗水溫約控制在 15–25 ℃ (表 5.11)。

本論文亦探討於實驗水溫24.26 ± 1.26 ℃下淡水蜆對砷之生物累積試驗與蜆殼行為生物試驗，由表5.11 中可得知與Doherty 等(1987)之實驗水溫最為接近。Lee 等(2006)及 Marie 等(2006)研究中亦指出不同水溫將影響淡水蜆有不同的重金屬累積情形。圖5.18 A 為台灣花蓮淡水蜆專業養殖區之2005–2007 年每月溫度紀錄與時變月均溫分佈圖，其中一年溫度最低的月份為1 月，而最高溫度之月份為7 月。根據上述論點可得知淡水蜆於不同溫度下會有不同的蜆殼開殼情形，以及不同的累積能力。因此日後進行相關研究探討生物體內砷的動態行為時，除了需儘量增加樣本數降低實驗誤差外，更應該將溫度及pH 值的變化考慮進實驗設計中，以探討不同溫度或季節改變下淡水蜆開殼情形及 BCF 值是否有所改變，建立出每日或每月時變之不同水溫下蜆殼律動曲線，並以此律動下進行淡水蜆暴露於重金屬之蜆殼行為生物試驗，方可增加實驗之可信度(圖 5.18 B)。

表5.11 淡水蜆於不同水溫下對重金屬之生物累積、蜆殼律動及金屬硫蛋白濃度

Metal Temperature (℃) References Bioaccumulation

As 24.26 ± 1.26 This study Cd 21 ± 0.2 Inza et al. (1997)

9.6,10.7, 11.6 and 15.4 Marie et al. (2006) Cu 15 Croteau et al. (2004)

15 Croteau and Luoma (2005) Hg 21 ± 0.2 Inza et al. (1997)

Se 5, 13 and 21 Lee et al. (2006) Zn 9.6, 10.7, 11.6 and 15.4 Marie et al. (2006)

Valve movement

As 24.26 ± 1.26 This study Cd 25 Doherty et al. (1987)

15 ± 0.5 Tran et al. (2003) Cu 15 ± 0.5 Tran et al. (2004) Hg 15 ± 0.5 Tran et al. (2007)

U 20 Fournier et al. (2004) Zn 25 Doherty et al. (1987)

Metallothionein concentration in tissues

As 20 ± 1 Diniz et al. (2007) 20 ± 1 Santos et al. (2007) Cd 9.6, 10.7, 11.6 and 15.4 Marie et al. (2006) Zn 9.6, 10.7, 11.6 and 15.4 Marie et al. (2006)

Temperature (℃)

Month of the year Valve rhythm BCF

Month of the year

Temperature (℃) Valve opening (%) BCF(mL g-1 )

圖5.18 (A) 2005–2007 年花蓮地區月均溫(中央氣象局，2008)及(B)受季節 變化影響之溫度、淡水蜆殼開殼比例與生物濃縮因子變化示意。

第六章、結論

本論文以淡水蜆為指標生物，發展一套嶄新的淡水蜆殼律動監測技術，結合生態毒理學與行為毒理學之觀點，針對重金屬–砷所造成的生物累積及毒性效應進行探討，瞭解淡水蜆於砷緊迫下之生理與化學反應，並利用生態毒理模式描述此生物現象與動態，藉以評估水域環境砷汙染及其造成之危害，提出有效的管理策略供養殖業者做為參考之依據。綜合上述之評估，本研究有以下九點結論：

1. 根據 5 mg L^-1砷濃度暴露試驗結果，淡水蜆暴露初期具有極快速砷累積能力，

後期則因自發性閉殼反應隔絕與外界水體之接觸作用使得排除速率大於吸收速率，經生物累積模式推估其BCF值為 4.38 mL g^-1。

2. 實驗室急性毒試驗所求得之LC50 可瞭解淡水蜆對砷之耐受極限，以單位機率法推估12, 24, 48, 72 及 96 小時的LC50 分別為 215.15, 104.10, 35.79, 26.79 及 20.74 mg L^-1。將不同時段LC50 值以指數函數分析，可得其關係式為LC50 (t)

= 21.83 e^6.12-0.07t。

3. 急性毒模式可用以瞭解淡水蜆暴露於砷之水體半致死濃度與時間關係，並成功預測時變之體內半致死濃度。比較三種急性毒理動態模式(CBR、CAUC及 DAM)描述急毒試驗之結果可得DAM為擬合之最佳模式，其推估之LC50(∞) 與CL50(∞)值分別為 21.41 mg L^-1及93.65 µg g^-1 dry wt。

4. 內部效應濃度為基礎之時變致死率模式成功被應用於急毒生物試驗之結果，

可以淡水蜆死亡情形預測水域之砷濃度，並可提供養殖業者評估淡水蜆死亡率之重要依據。其推估造成50 %及 10 %之內部效應濃度分別為 95.65 及 22.28 µg g^-1 dry wt，亦即欲控制死亡率 10 %以內則淡水蜆體內之砷累積濃度不得超

過22.28 µg g^-1 dry wt。

5. 本論文以感測器原理為基礎研發之淡水蜆殼律動量測裝置，成功的將蜆殼開殼距離及平均開殼機率得以量化，並經由資料擷取卡傳輸至電腦內部進行分析，可連續且同時監測 16 隻淡水蜆之開、閉殼情形，其最大經度可達每 30 秒紀錄一筆蜆殼律動數據。

6. 以淡水蜆殼量測裝置記錄為期 14 日之蜆殼每日律動實驗，經評估可得時變蜆殼開殼機率最佳關係式為ψ

( )

t_R,0 =58.75+12.89×sin

[

2π

(

t+0.034

)

/21.32

]

%。

表示每日蜆殼平均開殼機率為58.75 %，其最大與最小開殼機率分別為 71.64 及45.86 %，於每日 3:00 – 8:00 達到最大開殼，而每日之最大閉殼時間則為 14:00 – 19:00，並以 21.32 h 之週期性變化為循環。

7. 經由蜆殼行為生物試驗得知淡水蜆受砷緊迫下會影響其原有之律動，暴露之砷濃度與閉殼之反應及時間成正比，高砷濃度將導致淡水蜆最大閉殼反應增加且半數閉殼效應時間縮短。

8. 為確保水質安全及水域生物之存活，應訂定較嚴苛之風險標準值，如將EC50 之門檻值提高為EC10 或EC5，其中以EC50、EC10 及EC5 為污染檢測指標下，

淡水蜆對砷之5 小時偵測極限分別為 350、180 及 130 µg L^-1。

9. 局部或季節性溫度與 pH 值之變化將導致不同的淡水蜆律動、攝食率及生物累積能力等，因此於日後相關研究方面，考慮溫度對淡水蜆之影響層面是必需的。

第七章、未來研究建議

本論文結合生態毒理與感測器原理發展一套機制模式，成功的描述淡水蜆暴露於砷之生物動力與殼律動毒性反應，可供後續相關研究之依據。於未來研究之建議與可發展之方向包含下列五項：

1. 於時間、成本及初次進行淡水蜆暴露於砷之實驗考量下，本研究尚無進行重覆試驗，建議於未來研究時應增加樣本數與實驗重複次數，並對淡水蜆的年齡、體型、殼長與重量進行篩選，以降低實驗之誤差。

2. 淡水蜆個體平均重量為 6.32 ± 0.71 g，而單一電感平均重量為 0.41 ± 0.04 g，

因此架設一組感測器(雙電感組成)之淡水蜆總重為 7.14 g，其中感測器約佔總重的10 %。於本研究中所架設之感測器雖可能會影響淡水蜆律動與潛沙能力，但考慮水中的浮力與其他因素，且控制組與對照組皆有架設情形下，

感測器造成之影響可忽略。為減少技術上的不足而干擾蜆殼正常律動，建議於後續研究可朝晶片型感測器方向考量，並結合無線量測技術，使外在的因素造成之誤差降至最低。

3. 在生態毒理模式驗證與推估砷於淡水蜆之累積與毒性反應時，應增加溫度、

pH 值、離子狀態、有機物、無機物、硬度、鹼度、藻類濃度、水體含氧量與光照週期等因子，使模式考慮更加完善，如結合生物配體模式(Biotic ligand model，BLM)方可更精確的描述水域中陰/陽離子、重金屬與生物體之間的交互作用。

4. 蜆殼律動監測技術已能成功的紀錄淡水蜆暴露於砷之行為反應，於未來可建立更龐大的毒理資料庫，針對不同貝類與多種汙染物，並可發展成線上即時

監測系統，提供養殖業場作為水質管理的工具，減低污染物之風險，提高貝類養殖存活率與經濟價值。

5. 本研究以一階單區塊模式評估砷進入淡水蜆體內，並藉由急性毒模式模擬體內半致死濃度，於未來研究上建議可加入以生理為基礎之藥理動力學 (Physiologically-based pharmacokinetic，PBPK) 模式，探討重金屬進入生物體內於各器官之吸收、分佈、代謝及排除等機制。

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在文檔中淡水蜆暴露於砷之殼律動毒性反應及生物動力 (頁 106-127)